1 引言(Introduction)

废物处理、电镀、采矿冶金、污水灌溉等不合理的人类活动使得土壤重金属污染日渐严重, 而Pb是典型的重金属污染元素之一(Nagajyoti et al., 2010).过去50年来, 世界范围内的Pb排放量约为7.83×10⁵ t, 其中大部分进入到土壤环境(Singh et al., 2003).2014年, 《全国土壤污染状况调查公报》显示, 我国土壤Pb污染的污染点位超标率为1.5%(环境保护部和国土资源部, 2014).我国农田土壤Pb含量在西南部出现高值, 其他区域相对较低(张小敏等, 2014).

土壤重金属的可浸提性、可交换性、生物有效性或毒性随其与土壤相互作用时间而逐渐降低的变化过程被称为老化过程(Ma et al., 2013).老化过程客观且长期存在, 已成为土壤修复和重金属环境化学行为研究领域的一个新兴研究方向.

目前, 化学提取和梯度薄膜扩散技术(DGT)等方法常被应用到重金属老化过程的研究中.化学提取因具有操作简单、费用低、提取时间短等优点而被广泛应用, 常见的化学提取剂包括HNO₃、EDTA、CaCl₂、H₂O等.H₂O、CaCl₂、EDTA提取态分别表征可溶态、可交换态、有机结合态重金属(Kodirov et al., 2018; Payá-pérez et al., 1993).刘彬等(2015)研究了外源Cd在不同水稻土中的老化过程, 发现EDTA-2Na浸提的有效态Cd含量在30~60 d内快速降低, 随后变化减缓, 90 d后逐渐趋于平衡.DGT则考虑了重金属在固液界面的动态补给过程, 能用于预测植物体重金属的生物有效性(Zhang et al., 2004; Wang et al., 2018).重金属老化过程的研究中, DGT多与化学提取法相结合来使用.如Liang等(2014)发现DGT可利用性As、Pb浓度和有效性随老化时间的延长而降低, 相关性分析显示DGT测定的可利用性As、Pb可能分别来源于土壤非专性及专性吸附态As和可交换态Pb.

土壤理化性质对老化过程中土壤重金属有效性有着重要影响.pH、阳离子交换量(CEC)、土壤有机质(SOM)和碳酸钙(CaCO₃)含量等是影响Pb生物有效性的关键因素.pH会影响Pb²⁺在土壤表面的溶解/沉淀作用, CEC、SOM则会通过影响Pb在土壤中的吸附/解吸过程而改变Pb的生物有效性(Qin et al., 2004; Dayton et al., 2006; Kodirov et al., 2018).而CaCO₃上的Ca²⁺会被Pb同晶取代, 形成PbCO₃共沉淀(Comaschi et al., 2011).反过来, 外源重金属的老化对土壤理化性质也有影响.例如, Speir等(1999)发现外源Pb进入土壤后, 土壤pH从5.8降到了4.6.外源砷(As)会促使土壤固相上有机碳和Fe的溶解(Liang etal., 2014).

土壤理化性质也常作为重金属生物有效性的预测因子, 用于构建土壤重金属生物有效性的预测模型.在土壤Pb吸附/解吸或生物有效性的研究中, 多元线性回归模型、WHAM模型等都有广泛的应用(Hernandez-Soriano and Jimenez-Lopez, 2012; Peng et al., 2018).

研究外源Pb在土壤中的老化过程有利于深入了解外源Pb进入土壤后带来的风险.我们选择了4种不同理化性质的土壤, 对外源Pb的老化过程进行探究, 希望为正确认识外源Pb进入土壤后的化学行为提供理论依据和数据支撑, 也为土壤Pb污染的防控和修复提供一定的基础资料参考.具体研究目标包括：①探究外源Pb进入土壤后, EDTA提取态Pb随老化时间的变化规律, 并拟合其动力学方程；②考察外源Pb添加对土壤理化性质的影响；③初步构建Pb生物有效性的回归预测模型.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试土壤

供试土壤包括河南(113°41′E, 35°00′N)潮土、吉林(124°51′E, 42°28′N)黑土、江苏(120°46′E, 31°14′N)水稻土、安徽(118°57′E, 30°45′N)黄棕壤, 它们采集自我国不同区域, 土壤类型和土壤理化性质存在差异, 具有一定的代表性.所有试验土壤均为0~20 cm的耕层土壤.采样后, 自然风干后去除杂物, 过2 mm筛, 备用.

土壤基本理化性质的测定方法和测定结果如表 1所示.4种土壤的理化性质存在一定的差异.河南潮土、吉林黑土的pH＞7.5, 江苏水稻土pH在6.5~7.5之间, 安徽黄棕壤pH＜6.5.吉林黑土、安徽黄棕壤、江苏水稻土、河南潮土的黏粒含量依次降低, 粉粒含量依次升高, 前两者为粉砂质黏壤土, 后两者为粉砂壤土.SOM、CEC含量高低排序为：吉林黑土＞江苏水稻土＞安徽黄棕壤＞河南潮土.河南潮土的CaCO₃含量远高于其它3种土壤.江苏水稻土的无定形铁含量最高, 安徽黄棕壤的游离铁含量最高.4种土壤的Pb本底值均为18~36 mg·kg^-1, 无Pb污染, 可作为供试土壤.

2.2 土壤老化实验

称取4种供试土壤各500 g于自封袋中, 按照土壤pH向土样中添加外源Pb, 每个土样设置3个Pb浓度梯度, 即河南潮土和吉林黑土(pH＞7.5)的外源Pb添加量为0、175、350 mg·kg^-1, 江苏水稻土(6.5≤pH≤7.5)的外源Pb添加量为0、150、300 mg·kg^-1, 安徽黄棕壤(pH＜6.5)的外源Pb添加量为0、125、250 mg·kg^-1, 每个梯度设置3个平行.每种土壤的3个外源Pb添加浓度梯度分别对应对照组CK、低处理组L和高处理组H.将称量好的Pb(NO₃)₂溶液均匀喷洒到土样中, 保证混合充分.充分搅拌均匀后, 每个土样中加去离子水至80%的田间持水量, 袋口半开以保持空气流通.添加后, 河南潮土、吉林黑土、江苏水稻土、安徽黄棕壤低处理组L的总Pb理论浓度为193.20、200.00、175.80、160.70 mg·kg^-1, 高处理组H的368.20、375.00、325.80、285.70 mg·kg^-1.老化实验在人工气候室进行, 人工气候室条件为20/28 ℃(昼/夜温度), 相对湿度80%, 光照时间12 h·d^-1, 光照强度150 μmol·m^-2·s^-1.每隔一周, 用称重法补充去离子水以保持田间持水量, 模拟田间干湿循环.在老化时间5 h和3、7、15、31、62、92、125、184 d依次取样, 每次取2份, 一份置于-70 ℃冰箱中保存, 另一份冷冻干燥后备用.

2.3 Pb有效态测定 2.3.1 化学提取

土样分别用0.01 mol·L^-1 CaCl₂(1:5 w/v, 2 h), Mill-Q超纯水(1:10 w/v, 16 h), 0.05 mol·L^-1 EDTA(1:5 w/v, 0.5 h), 0.43 mol·L^-1 HNO₃(1:10 w/v, 4 h)提取, 离心10 min后过滤, 利用原子吸收和ICP-MS测定各提取液中的Pb含量.

2.3.2 DGT提取

取冷冻干燥土10 g于塑料烧杯中, 加入最大田间持水量100%的去离子水, 搅拌均匀, 覆盖保鲜膜, 20 ℃下放置平衡48 h后, 取出土壤, 放入Chelex DGT圆孔中, 轻轻抖动, 使土壤与滤膜表面充分接触, 直至土壤填满内腔.之后, 在自封袋中加少量去离子水, 将带有土壤的DGT装置放到里面, 袋口半封闭, 20 ℃条件下稳定24 h后, 取出Chelex固定膜, 用去离子水清洗后放入2 mL离心管中, 加1.8 mL 1.0 mol·L^-1的HNO₃提取液, 室温下静置, 提取24~36 h, 用ICP-MS测定提取液的Pb含量.DGT浓度计算公式为：

(1)

(2)

式中, c_e为提取液Pb浓度(ng·mL^-1), V_e为提取剂体积(mL), V_g为固定相体积(0.2 mL), f_e为Pb提取率(20 ℃下取0.955).M为固定膜中Pb累积量(ng), Δg为扩散层厚度(cm), D为Pb在扩散层中扩散系数(20 ℃下取7.32×10^-6 cm²·s^-1), A为条装膜面积(3.14 cm²), t为DGT装置放置时间(s).

可溶性有机碳(DOC)的测定：称取2.5 g新鲜土样于50 mL离心管中, 加入25 mL 0.5 mol·mL^-1 K₂SO₄, 在250 r·min^-1条件下振荡30 min, 低速离心过滤后, 用总有机碳分析仪测定.

2.4 数据分析

利用SPSS19.0软件进行相关性分析、独立样本T检验、单因素方差分析、逐步回归分析等；利用Origin 9.0完成作图.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 EDTA提取态Pb在老化过程中的变化

河南、吉林、江苏、安徽土壤EDTA提取态Pb随老化时间的变化如图 1所示.总体而言, EDTA提取态Pb含量随老化时间的延长而降低, 并逐渐趋于稳定, 老化过程经历了快反应和慢反应两个阶段.研究指出, 外源重金属被土壤吸附固定的过程可分为快、慢反应两个阶段.在快反应阶段, 由于土壤溶液和土壤胶体间存在浓度差, 发生的反应主要是吸附、沉淀作用.而在慢反应阶段, 则主要是微孔扩散、晶格沉淀等作用, 外源Cu、As、Cr、Se等在老化过程中也有类似变化(Guo et al., 2011; 郑顺安等, 2013; Wang et al., 2015; Li et al., 2016).不同土壤的具体变化趋势不同：碱性土壤(河南潮土、吉林黑土)在老化初期的EDTA提取态Pb含量有波动, 之后下降并趋于稳定；中性土壤(江苏水稻土)和酸性土壤(安徽黄棕壤)的EDTA提取态Pb含量几乎一直呈降低趋势, 降低速度慢慢变小.安徽黄棕壤的EDTA提取态Pb含量降速最快.碱性土壤(河南潮土、吉林黑土)在老化初期的EDTA提取态Pb含量有小幅度上升, 周世伟等在研究外源铜在膨润土(pH=8.3±0.3)中的老化过程中也有类似发现, 即EDTA提取态Cu在反应初期有所上升, 3 d后下降, 这应该归于可交换态的转化(周世伟, 2007).

将4种土壤EDTA提取态Pb含量取其占总量的百分比(EDTA对Pb的提取率)后发现, 虽然外源Pb添加量由高到低依次为吉林黑土和河南潮土、江苏水稻土、安徽黄棕壤, 但老化5 h时, 低处理组的EDTA对Pb的提取率由高到低依次为吉林黑土、安徽黄棕壤、江苏水稻土和河南潮土, 对照组和高处理组EDTA对Pb的提取率由高到低依次为安徽黄棕壤、吉林黑土、江苏水稻土和河南潮土.这一结果可能与土壤的初始pH、SOM、CaCO₃含量有关.首先土壤pH越低, 土壤有效态Pb含量越高.pH会影响Pb²⁺在土壤表面的聚合/沉淀和扩散作用, 土壤pH越高, 土壤矿物等表面的负电荷越多, 对Pb²⁺的吸附力越强(Dayton et al., 2006).安徽黄棕壤的pH最低, 因此其EDTA对Pb的提取率较高.此外, 在SOM影响方面, EDTA提取态Pb表征的主要是土壤中的有机结合态Pb含量.Landrot等通过扩展边X射线吸收精细结构(EXAFS)技术表征发现Pb污染土壤中会以特定量的Pb-腐殖酸形态存在(Landrot and Khaokaew, 2018), 而EDTA能够将金属从有机物中释放出来, 移动结合在草酸和次生黏土矿物上的金属(Payá-pérez et al., 1993)；也有文献表明SOM会使土壤中Pb的碳酸盐结合态、残渣态向有机结合态转化(Sauvé et al., 2000;等, 2002), SOM也会促进更多的铁锰离子从铁锰氧化物中解离出来, 使铁锰氧化物结合态重金属向有机结合态转变(郑顺安等, 2013).因此, SOM含量越高, EDTA对Pb的提取率越高.吉林黑土的SOM含量最高, 其次是江苏水稻土和安徽黄棕壤, 河南潮土最低, 这使得河南潮土EDTA对Pb的提取率最低.第三, 河南潮土的CaCO₃含量远高于其它3种土壤, 使得河南潮土中添加的外源Pb更易被CO₃^2-固定.因此, 老化初期, 土壤EDTA对Pb提取率高低是pH、SOM、CaCO₃及外源Pb添加量综合作用的结果(Lock and Janssen, 2003).在外源Pb污染初期的农用土壤中, 尤其要注意酸性土壤的Pb有效态变化, 可通过改变土壤的pH、SOM、CaCO₃等理化性质来减少有效态Pb含量.

3.2 EDTA提取态Pb在不同土壤中老化的动力学方程拟合

近年来, 动力学方程常被用于土壤重金属老化过程的研究.常用的动力学方程有

Elovich方程

(3)

双常数方程

(4)

准二级动力学方程

(5)

扩散方程Q_t=K_Pt^1/2+ C等(Zhang et al., 2004; Wang et al., 2015; Li et al., 2016).

式中, Q_t表示老化时间t时土壤有效态Pb含量(mg·kg^-1), Q_e表示达到平衡时土壤有效态Pb含量(mg·kg^-1), a、b为常数, k为二级动力学速率参数(kg·mg^-1·d^-1).

本研究采用以上4个动力学方程来描述外源Pb进入土壤后与土壤相互作用并达到平衡的老化过程, 结果如表 2所示.EDTA提取态Pb含量随老化时间的变化最符合准二级动力学方程, 拟合系数均在0.99以上.由拟合结果推测, 老化的6个月内, 外源Pb进入土壤后的反应以化学吸附为主, 短期老化过程中, Pb有效态的变化主要和表面作用有关.

选择准二级动力学方程进一步拟合得到老化过程中土壤EDTA提取态Pb的反应速率常数绝对值(|k|)和平衡浓度预测值(Q_e), 比较不同土壤、不同Pb处理组的老化快慢及其平衡浓度预测值和老化2个月、3个月、6个月后浓度实测值的差异, 结果如表 3所示.4种土壤的老化速率绝对值表现为低处理组大于高处理组, 推测外源Pb添加量的增加会延长老化达到平衡的时间, 这和Cd、Cr等的老化规律类似(郑顺安等, 2013; 刘彬等, 2015).这是因为土壤表面存在结合能高的点位和结合能低的点位, 当土壤重金属浓度较低时, 重金属离子优先与结合能高的点位结合, 此时吸附离子密度低、离子间的排斥力小, 吸附速率较快；随着重金属浓度的升高, 吸附离子密度变高、离子间的排斥力变大, 结合能高的点位趋于饱和, 重金属离子只能和结合能低的点位结合, 吸附速率变慢(杨金燕等, 2005).老化2个月后, 除安徽黄棕壤的高处理组外, 其它土壤EDTA提取态Pb浓度实测值与预测值相差10%以内；老化3个月后, 土壤EDTA提取态Pb浓度实测值与预测值多数相差5%以内；老化6个月后, 土壤EDTA提取态Pb浓度实测值与预测值相差3%以内.老化3个月后, 土壤EDTA提取态Pb含量基本达到平衡.土壤EDTA提取态Pb平衡浓度预测值和老化2个月、3个月、6个月后的浓度实测值都呈极显著正相关, 相关系数分别为0.988、0.993和1.000.

3.3 老化前后不同提取态Pb含量及其变化

如图 2所示, 河南潮土、吉林黑土、江苏水稻土、安徽黄棕壤在老化5 h和6个月时, 不同提取态含量的变化不同(EDTA提取态Pb含量变化在此不再赘述).老化6个月与老化5 h相比, 河南潮土低处理和高处理组的水溶态Pb都增加了73%、76%, CaCl₂提取态分别显著减少73%和61%, DGT测定的有效态Pb都显著减少了36%、37%, HNO₃提取态变化不大；吉林黑土低处理和高处理组的水溶态Pb增加较少(9%、27%), CaCl₂提取态减少11%、77%, DGT测定的有效态Pb都减少了45%, HNO₃提取态Pb变化不大；江苏水稻土低处理和高处理组的水溶态Pb分别增加了22%、47%, CaCl₂提取态显著减少85%、84%, DGT测定的有效态Pb、HNO₃提取态Pb基本上变化不大；安徽黄棕壤低处理和高处理组的水溶态Pb变化与其它相反, 低处理减少了27%、高处理组显著减少了51%, CaCl₂提取态都显著减少85%、91%, DGT测定的有效态Pb分别显著减少了44%、58%, HNO₃提取态Pb分别显著减少了26%、22%.有机碳矿化速率的动态变化与DOC含量的变化趋势一致(Lou et al., 2004; 李玲等, 2012), 河南潮土、吉林黑土、江苏水稻土在老化6个月后水溶态Pb含量都有升高, 可能是因为土壤有机碳发生了矿化, 矿化影响了重金属的活性(王旭, 2005).而安徽黄棕壤的游离态铁氧化物的含量最高, 部分水溶态Pb发生形态转化, 转化速率更快, 使得其水溶态Pb含量降低.4种提取态中, CaCl₂提取态Pb含量最少、变化最大, 这是因为CaCl₂提取态表征的是可交换态重金属, 但Pb²⁺大多以共价键吸附在土壤表面；另外, Pb²⁺的一级水解常数为7.70(Lindsay, 1979), Pb²⁺更易以羟基金属离子的形式存在, 这更加促进了Pb在土壤表面的吸附(Usman, 2008).HNO₃提取态Pb含量变化最小.HNO₃作为提取剂加入会显著降低土壤pH, 从而使得HNO₃提取态Pb含量较高、变化较小.

3.4 外源Pb添加对土壤理化性质的影响

外源Pb的添加会影响土壤理化性质, 加强土壤Pb污染与土壤理化性质的相互作用关系对土壤Pb污染的防控有着重要作用.pH、CEC、有机质等对Pb的有效性有着重要影响, 这些指标常常作为土壤重金属有效性的预测因子, 因此, 本文主要探讨了pH、CEC和DOC的变化.如图 3所示, 老化5 h时, 所有供试土壤的处理组的pH和对照组都有0.1~0.3个单位的降低.这是因为可溶性Pb²⁺可能会与土壤固相表面的可交换性H⁺产生竞争吸附, 导致土壤pH的降低(Liang et al., 2014).老化6个月后, 处理组和对照组的pH都升高, 处理组pH变化幅度大于对照组.因为随着老化时间的延长, 有效态Pb减少, 处理组的有效态Pb的减少幅度大于对照组, 更利于H⁺吸附在土壤固相表面, 所以处理组土壤的pH升高较快.而外源Pb的添加对土壤CEC几乎没有影响, 随着老化时间的延长, 土壤CEC也变化不大.Gusiatin等向土壤中添加外源Cu、Zn老化12个月和24个月后发现土壤pH也有略微升高、CEC变化不明显(Gusiatin and Kulikowska, 2016).如图 4所示, 外源Pb的添加对土壤DOC也没有显著影响, 这和Liang等(2014)的实验结果一致.老化6个月后, 处理组和对照组土壤DOC都减少, DOC的变化和有效态Pb含量的变化较为一致.因为DOC和重金属的溶出呈正相关, DOC含有大量的羧基、羟基等官能团, 能够通过络合或螯合作用促进重金属的溶出(陈晨, 2008).另外, DOC还可以通过影响土壤中的电解质含量多少来影响土壤重金属有效性(陈亚斯, 2016).土壤DOC的变化和土壤微生物的活性也有密切关系(邓琳等, 2014), DOC的减少可能也暗示着土壤微生物量和微生物新陈代谢速率的变化, 这都有待后续深入研究.

3.5 老化土壤Pb生物有效性的回归预测模型

将DGT测定的有效态Pb和H₂O、CaCl₂、HNO₃、EDTA提取态Pb做相关性分析, 结果如表 4所示.不论老化初期(5 h)还是后期(6个月), DGT测定的有效态Pb与其它提取态都呈现出显著或极显著相关性.而且, DGT测定的有效态重金属能很好地模拟被植物吸收的有效态重金属部分.因此, 选择DGT测定的有效态Pb作为生物有效态Pb, 进而进行回归预测模型的拟合.

拟合得到的老化土壤Pb生物有效性的回归预测模型为：

(6)

式中, C_DGT和C_H2O和分别为处理组的DGT测定的有效态Pb和水溶态Pb浓度减去对照组的DGT测定的有效态Pb和水溶态Pb后的相对值.

之后, 比较模型预测值和实测值, 结果如图 5所示.lgC_H2O和lgDOC对lgC_DGT的预测效果较好, 实测值均匀分布在95%预测区间内, 距离回归线的偏差较小.陈亚斯等也建立了土壤溶液Cd浓度与DOC浓度间的相关回归方程(陈亚斯, 2016).这进一步证明了土壤DOC是土壤活跃的重要组成成分.

4 结论(Conclusions)

1) 老化时间越长, EDTA提取态Pb含量越低.4种土壤的EDTA提取态Pb含量随老化时间的延长而降低, 酸性土壤的EDTA提取态Pb含量降低最快, 之后慢慢趋于稳定.土壤EDTA对Pb的提取效率受土壤pH、有机质、CaCO₃含量和外源Pb添加量的共同影响.

2) EDTA提取态Pb含量随老化时间的变化符合准二级动力学方程, 方程的参数表明外源Pb添加量的增加会延长老化达平衡的时间, 所有供试土壤的EDTA提取态Pb在3个月内基本达到平衡.

3) 不同提取态Pb含量和变化不同, CaCl₂提取态Pb含量最少、变化最大, HNO₃提取态Pb含量变化最小.

4) 外源Pb添加会降低土壤pH, 但对土壤CEC和DOC无明显变化.随着老化时间延长, 土壤的pH升高, 加Pb处理后的变化更大, CEC无明显变化, DOC显著降低.

5) 土壤水溶态Pb、DOC来预测DGT测定的有效态Pb含量, 预测方程为lgC_DGT=1.495lgC_H2O+6.256lgDOC-15.481 (R²=0.922, p < 0.01), 预测效果较好.